近年来，随着工业化水平的提高，由矿物燃烧、化肥使用和畜牧业发展等人类活动带来的大气中含氮化合物的激增，导致大气氮沉降迅速增加，并呈全球化的态势。据报道，从1961年至2000年，我国活性氮排放从1.4×10⁷ t·a^-1升至6.8×10⁷ t·a^-1，预计在2030年将达到1.05×10⁸ t·a^-1[1]。氮沉降持续增加将导致生态系统氮素循环、生物多样性、生态系统服务等一系列的变化^[2]。

国内外学者已经开展了模拟氮沉降对草原生态系统氮转化的研究,发现添加氮显著地影响草原生态系统氮转化进程（氮矿化和硝化），能够增加土壤无机氮，提高土壤净氮矿化和硝化率^[3]。在一个典型羊草草原，氮添加呈现剂量效应，低氮添加（e.g. 17.5 kg N·hm^-2·a^-1）刺激氮矿化，高氮添加（e.g. 280 kg N·hm^-2·a^-1）抑制氮矿化^[4]。氮沉降引起土壤氮转化改变是与土壤酶活性的变化分不开的^[5]，土壤酶作为土壤生物化学过程的积极参与者，在生态系统的物质循环和能量流动中扮演着极其重要的角色^[6]。土壤酶主要来源于土壤微生物和植物根系的分泌物以及动植物残体分解释放，是生态环境质量的重要生物指标^[7]。土壤酶活性对氮沉降^[8]和冻融作用^[9]存在潜在的响应。

地上植物的生长也对土壤理化性质和土壤微生态环境造成了一定的影响^[10]。在草原生态系统中，刈割可以缓解放牧对草原生态系统的持续性压力，会对其土壤生物化学过程造成一定的影响^[11]，刈割处理对于生长季草原土壤氮矿化影响的研究已经有人开展^[12]。虽然大多数探索土壤氮动态的研究是在植物生长季节的背景中进行的，但是冻融作用对氮循环影响的重要性仍不容忽视^[13]。冻融是指土层由于温度变化而产生冻结和融化的一种地质作用和现象，普遍存在于中、高纬度以及高海拔地区。有研究表明，冻融季节明显的冻结作用、冻融循环和融化作用能显著影响土壤微生物活动^[14]，并可能直接作用于土壤氮矿化过程。事实上，土壤氮矿化能够引起土壤无机氮含量的变化。秋冬和冬春之间的季节交替是土壤发生冻融循环的重要时期，虽然秋冬和冬春发生季节交替时都会发生冻融循环作用，但在这两个季节所发生的冻融循环是明显不同的。到目前为止，秋冬和冬春之间季节交替发生的冻融循环作用对土壤氮转化和相关酶活性的影响还待研究。

本文以松嫩草原典型的羊草草地为对象，研究了秋冬和冬春季节交替时期的冻融循环作用对土壤无机氮含量和相关酶活性的影响，同时考察了刈割在上述过程中的作用，旨在通过此研究了解在冻融循环作用下氮沉降对羊草草原土壤氮转化的影响。 1 材料与方法 1.1 研究地概况

研究地位于吉林省松原市长邻县腰井子牧场东北师范大学松嫩羊草草地生态研究站，北纬44°34′35.6″，东经123°31′11.6″。松嫩羊草草地位于我国东北中部，是欧亚草原带向东延伸的末端，主要由松花江、嫩江冲击而成，是我国优良的天然打草场和优良放牧场，羊草（Aneurolepidium chinese）草甸是该地区的优势植被。该地区属于大陆性季风气候，年平均气温4.5 ℃，≥10 ℃有效积温3160 ℃，年平均降雨量在400~500 mm之间，多集中在7、8月份。土壤主要为风沙土、草甸土，其理化性质见表 1。

表 1 土壤理化性质 Table 1 Soil physical and chemical properties

表选项

本文选择硝酸铵（NH4NO₃）来模拟氮沉降实验，共设计刈割和未刈割2种情况，在此基础上进行4种梯度施氮处理来模拟氮沉降，分别是0（N0）、5（N5）、10（N10）、20（N20）gN·m^-2·a^-1。模拟氮沉降自2013年8月开始，每种氮沉降添加量平均分配于整个研究时期，在每月中旬将氮肥溶于水中均匀喷洒，对照组样地喷洒同样剂量的蒸馏水。每个实验小区面积为2 m×2 m（其中中间1.5 m×1.5 m为实验面积，氮肥喷洒面积仍为2 m×2 m），随机区组排列实验小区，并保持相邻小区之间间隔大于1 m。

为了研究秋冬和冬春季节交替时期的冻融循环作用对土壤氮转化过程中无机氮含量和相关酶活性的影响，分别在秋冬冻融交替期2013年12月（记为T1取样时间）和冬春冻融交替期2014年3月（记为T2取样时间）进行样品采集（两个采样期气温分别为-9.3 ℃和-2.6 ℃）。在各实验小区中随机采集土壤样品，采用四分法收集，装入袋中贴好标签带回实验室。在实验室内去除枯枝落叶等杂物后，过2 mm孔径筛待用。 1.3 参数测定方法

土壤pH值（水土比1∶5）采用玻璃复合电极-酸度计测定。土壤铵态氮和硝态氮在经2 mol·L^-1 KCl浸提后，采用分光光度法测定^[15]。土壤脲酶活性和蛋白酶活性的测量均参考关松荫的方法^[16]。 1.4 数据分析

采用SPSS19.0软件进行统计分析，以其方差分析进行单一变量间差异性检验。采用Origin 8.0软件进行图像绘制。 2 结果 2.1 冻融作用下氮沉降对土壤酶活性的影响

图 1A所示为冻融作用下氮沉降对土壤蛋白酶活性的影响。土壤蛋白酶活性随着施氮量的增加呈现先升高后降低的趋势，而且在两次取样时间内土壤蛋白酶活性峰值对应的施氮量不同。T1取样时间最高点出现在N10处理，而T2时期出现在N5处理。T1与T2取样时间土壤蛋白酶活性差异与是否刈割和施氮量有关：在所有施氮量情况下，T1取样时间与T2取样时间的土壤蛋白酶活性在刈割组和未刈割组均差异显著（P<0.05）；施氮量对不同取样时间土壤蛋白酶活性存在影响，在T1和T2取样时间，刈割组不同施氮量处理间差异显著（P<0.05），未刈割组差异不显著。经检验发现，除T1取样时间N0、N5处理外，刈割组与未刈割组间土壤蛋白酶的活性差异显著（P<0.05）。

图 1 冻融作用下氮沉降对土壤白酶 （ A ） 和土壤脲酶 （ B ） 活性的影响 Figure 1 Effects of nitrogen deposition on soil protease （ A ） and urease activities （B ） during freeze - thaw cycles

图选项

图 1B所示为冻融作用下氮沉降对土壤脲酶活性的影响。施氮量对土壤脲酶活性的影响规律与蛋白酶的一致，也呈现先升高后降低的趋势，而且脲酶活性最高值对应的施氮量与蛋白酶的相同。在本文设定的所有施氮量情况下，与T1取样时间相比，T2取样时间脲酶酶活性显著提高，而且刈割组和未刈割组两个取样时间的酶活性差异显著（P<0.01）。施氮量对于土壤脲酶活性影响不大，仅在T1取样时间刈割组不同施氮量土壤脲酶活性间差异显著（P<0.05），在T1和T2取样时间不同施氮量土壤脲酶的活性差异不显著。刈割处理对于T1取样时间土壤脲酶的活性影响不显著，然而对T2取样时间脲酶活性的影响显著（P<0.05）。 2.2 冻融作用下氮沉降对土壤无机氮的影响

图 2A所示为冻融作用下氮沉降对土壤铵态氮含量的影响。随着施氮量的增加，土壤铵态氮含量亦升高。在T1和T2取样时间内，土壤铵氮含量在刈割组不同施氮量间差异均显著（P<0.05）。不同施氮量处理间T1取样时间未刈割组的差异不显著，然而在T2取样时间未刈割组间差异显著（P<0.05）。T2取样时间的土壤NH₄⁺-N含量在不同氮沉降情况下都明显高于T1取样时间的NH₄⁺-N含量（P<0.001）。刈割处理对于T1取样时间土壤NH₄⁺-N含量影响不显著，然而对于T2取样时间NH₄⁺-N含量影响显著（P<0.05）。

图 2 冻融作用下氮沉降对土壤铵态氮含量 （ A ） 和土壤硝态氮含量 （ B ） 的影响 Figure 2 Effects of nitrogen deposition on soil ammonium （ A ）and nitrate nitrogen （ B ）contents during freeze - thaw cycles

图选项

图 2B所示为冻融作用下氮沉降对土壤硝态氮含量的影响。T1取样时间土壤硝态氮含量与铵态氮含量变化趋势一致，随施氮量的增加而增加，未刈割组不同施氮量间的土壤硝态氮含量差异不显著，刈割组不同施氮量间土壤硝态氮含量差异显著（P<0.05）。T2取样时间的土壤硝态氮含量随着施氮量的增加呈先增加后下降的趋势，未刈割组土壤硝态氮含量在不同施氮量间差异显著（P<0.05），而刈割组土壤硝态氮含量在不同施氮量间差异不显著。不同取样时间土壤NO₃^--N含量则均有极显著差异（P<0.001）。刈割处理对于土壤NO₃^--N含量存在影响，且对T1取样时间的NO₃^--N含量影响显著（P<0.01），对T2取样时间的NO₃^--N含量影响则不显著。 3 讨论 3.1 冻融作用下氮沉降对土壤酶活性的影响

土壤温度对土壤蛋白酶造成了一定的影响，在温度较低的12月，土壤蛋白酶活性显著低于3月。曾智科^[17]的研究指出，土壤蛋白酶的活性与温度的变化趋势基本一致，与本文得出的结果相近。土壤中的蛋白酶主要来自微生物释放的内蛋白酶和外蛋白酶以及植物根系所释放的蛋白酶，它能够将蛋白质及肽类化合物水解为氨基酸。土壤蛋白酶活性与土壤氮素营养状况有极其重要的关系，其活性与总氮含量呈极显著相关^[18]。随着氮沉降量的增加，土壤蛋白酶的活性增强，当沉降量为10 gN·m^-2·a^-1或者20 gN·m^-2·a^-1时，可能已经达到或者超过N饱和点，因此酶活性没有继续增大，反而因N的过量添加对酶活性产生了抑制效果。

人们普遍认为，土壤酶活性与温度在自然温度范畴内呈正相关的关系，即土壤温度降低，酶活性也相对较低。但本实验经过低温冻融循环之后，酶活性反而上升，冻融作用对土壤脲酶活性存在着显著的影响。李娜^[19]的研究结果也证明了这点，即土壤脲酶的活性经多次冻融循环后有显著提高。冻融作用会破坏微生物细胞，使其释放C、N营养物质，提供给在冰冻过程中幸存的微生物固持、消耗利用，增加土壤微生物的活性^[20]。这可能是土壤酶活性经过冻融作用提高的主要原因。

施氮处理对土壤脲酶活性也造成了影响，总体呈先升高后降低的趋势。Saiya-Cork等^[21]的研究表明，氮沉降增加了土壤脲酶的活性；Ajwa等^[8]的研究却得出氮肥的添加会降低土壤脲酶的活性，但在其研究中施氮量为100 gN·m^-2·a^-1，脲酶活性被抑制的原因可能是施氮量过高产生的剂量效应；涂利华等^[5]的研究表明，中等剂量的氮沉降增加了土壤脲酶的活性，但是高剂量（30 gN·m^-2·a^-1）的氮沉降比中等剂量（15 gN·m^-2·a^-1）使土壤脲酶活性下降，可见高浓度的氮会抑制土壤脲酶活性。

刈割处理对于土壤脲酶活性影响显著，刈割提高了土壤脲酶的活性。这与章家恩^[10]的研究结果相反，可能原因是冻融期间轻度的刈割致使植物残体增多，经分解产生养分刺激了地下微生物的活动，导致酶活性的上升。但刈割处理对土壤蛋白酶活性影响没有呈显著差异，总体上呈现与施氮量正相关的趋势。 3.2 冻融作用下氮沉降对土壤无机氮的影响

有研究表明，土壤铵态氮含量会随着冻融交替而增加^[22]。这可能是土壤冻融循环过程中土壤结构、孔隙等物理性状发生变化，破坏了土壤团聚体和微生物活性，导致土壤无机氮释放增加。对于模拟氮沉降的施用，土壤铵态氮含量随着模拟氮沉降量的增加而增加，与袁颖红^[23]的研究一致。另外，较低的土壤温度导致土壤胶体中铵态氮释放增加也是土壤铵态氮升高的原因之一^[24]，当土壤温度低于10 ℃时，土壤的氨化速率通常大于硝化速率^[25]，这也意味着冬季土壤更易积累NH₄⁺-N。

土壤硝态氮含量在T2取样时间大幅降低，原因可能是春季积雪开始融化带来水分，而硝态氮带负电荷，容易从离子交换能力差的土壤中流失；铵态氮因为容易被植物和微生物吸收或矿物质所固持^[26]，所以没有出现含量降低的情况。Groffman等^[27]的研究表明，流域氮素流失主要的是硝态氮，冻融会造成流域硝态氮流失增多。本文中T2取样时间冰雪融化带来的渗透水，会在淋溶的过程中带走一定量的硝态氮，造成硝态氮的流失。硝态氮的流失说明本实验中外加的氮可能已超出生态系统对氮的需求。赵俊晔等^[28]的研究指出，过量施氮使硝态氮在土壤剖面大量积累并下移；Mergel等^[29]的研究表明，早春季节的反硝化细菌数量最高，冻融循环过程促进了反硝化细菌的增加，其反硝化作用消耗硝态氮的能力增强，也是土壤NO₃^--N下降的可能原因。

刈割处理对土壤硝态氮含量起到了抑制作用。这可能是因为刈割导致土壤裸露于空气中，使土壤温度低于有枯草覆盖的未刈割组，低温降低了土壤中硝化细菌的活性，因此抑制了硝化作用导致土壤硝态氮的降低。刈割处理对于土壤铵态氮含量的影响总体上呈现出对施氮量的正响应，氮的添加对土壤铵态氮含量的影响在刈割组中比未刈割组更大。由于这方面的文献报道较少，其内在机制还有待研究。 4 结论

（1）氮的添加对土壤酶活性及土壤无机氮含量造成了一定的影响。低浓度氮处理使土壤酶活性增加，高浓度的氮添加却抑制了土壤酶活性的增长，土壤无机氮的含量总体上随着模拟氮沉降量的增加而增加，但是在冬春交际的T2取样时间，土壤硝态氮随施氮量增加呈先升高后降低的趋势。

（2）不同取样时间对于土壤酶活性及土壤无机氮含量的差异十分显著。相对于秋冬交际，冬春交际时间土壤经历更多频次的冻融循环作用，经冻融破坏的微生物细胞提供给幸存的微生物更多的营养物质，刺激了微生物生长，导致酶活性的提升。土壤冻融循环过程中土壤结构、孔隙等物理性状的变化，造成了土壤无机氮释放的增加，进而对土壤无机氮的含量产生影响。

（3）刈割处理对于土壤酶活性及无机氮的影响不大，仅对部分取样时间的脲酶、无机氮存在显著影响。